Méthodes d'évaluation environnementale et choix des indicateurs

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Méthodes d’évaluation environnementale et choix des indicateurs

Christian Bockstaller, Francoise Vertès, Frans Aarts, Jean-Louis Fiorelli, Jean-Louis Peyraud, Philippe Rochette

To cite this version:

Christian Bockstaller, Francoise Vertès, Frans Aarts, Jean-Louis Fiorelli, Jean-Louis Peyraud, et al..

Méthodes d’évaluation environnementale et choix des indicateurs. 2012. �hal-02809501�

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Partie III

Outils d’évaluation et de régulation des flux d’azote liés aux élevages

Chapitre 8 : Méthodes d’évaluation environnementale et choix des indicateurs

Chapitre 9 : Le droit face à la gestion des effluents et des émissions d’azote

Chapitre 10 : Les instruments de régulation : une analyse économique des

pollutions des élevages

336

337

Chapitre 8. Méthodes d’évaluation environnementale et choix des indicateurs

Auteurs Christian Bockstaller

Françoise Vertès Frans Aarts Jean-Louis Fiorelli Jean-Louis Peyraud

Philippe Rochette

Résumé

Ce chapitre présente les indicateurs et méthodes disponibles pour estimer les flux et bilans d’azote et discute de leurs choix, intérêts et limites en fonction des résultats attendus, impacts visés et type d’utilisateurs. Il existe aujourd’hui de très nombreux indicateurs. Les indicateurs de pratiques sont faciles renseigner mais sont peu prédictifs des pertes azotées. Les bilans azotés, fondés sur le calcul d’un solde entre les entrées et les sorties sont de très loin les indicateurs les plus couramment utilisés pour évaluer la gestion de l’azote. Le bilan sol- surface a pour objectif d’aider à la gestion de la fertilisation des parcelles. Il est utilisé en France sous sa forme simplifiée (la Balance Globale Azotée) mais ce calcul fait alors appel à des valeurs forfaitaires et est donc peu sensible aux variations des pratiques. Ce bilan ne concerne aussi qu’une partie de l’exploitation d’élevage contrairement au bilan apparent de l’exploitation qui comptabilise toutes les entrées et permet de hiérarchiser tous les postes. En comptabilisant toutes les pertes, le solde du bilan d’exploitation est logiquement plus élevé que celui du bilan sol-surface mais ce solde ne présage pas des formes de pertes. Les indicateurs d’émissions permettent d’évaluer les pertes soit par des mesures directes comme la mesure des reliquats azotés soit par l’intermédiaire de facteurs d’émission surtout utilisés pour les émissions gazeuses, soit par des modèles qui permettent d’aborder les phénomènes en dynamique. Le couplage des bilans et d’indicateurs d’émissions offre un potentiel certain d’amélioration à des fins de diagnostic et d’aide à la décision. Enfin les indicateurs d’impacts, dont le plus utilisé est aujourd’hui l’Analyse du cycle de vie, permet de qualifier les effets des systèmes de production sur la qualité des milieux. Compte-tenu de la multiplicité des indicateurs disponibles, l’utilisateur doit clarifier ses besoins pour sélectionner les plus adaptés.

Mots clés

Indicateur, méthode, mesure, modèle, pratique agricole, impact, prédiction, diagnostic, évaluation, incertitude,

bilan azoté, agrégation, analyse de cycle de vie

338

Chapitre 8. Méthodes d’évaluation environnementale et choix des indicateurs

8.1. Les grands types d’indicateurs et leurs fonctions ... 339

8.1.1. De l’évaluation aux impacts, des impacts aux indicateurs ... 339

8.1.2. Différents types d’indicateurs et typologie associée ... 340

8.1.3. Choix préalables à la sélection d’indicateurs ... 343

8.1.4. Spécificités liées à l’évaluation des flux d’azote en élevage ... 343

8.2. Indicateurs simples de pratiques et de sensibilité du milieu ... 345

8.2.1. Les principaux indicateurs relevant de cette catégorie ... 345

8.2.2. Les principales limites de ces indicateurs ... 346

8.3. Indicateurs fondés sur le calcul d’un bilan ou d’un solde ... 347

8.3.1. Principaux types de bilans ... 348

8.3.2. Les échelles de calculs de bilans ... 353

8.3.1. Intérêts et limites des différents bilans ... 353

8.3.2. Utilisation et interprétation des bilans ... 357

8.3.3. Utilisation des bilans comme outil pour améliorer les pratiques d’élevage ... 365

8.4. Indicateurs de pertes d’azote par émissions gazeuses et lixiviation des nitrate ... 367

8.4.1. Facteurs d’émission de l’ammoniac et de N2O au niveau des bâtiments et de la gestion des effluents ... 367

8.4.2. Indicateurs prédictifs au champ ... 369

8.4.1. Indicateurs prédictifs issus de modèles ... 370

8.4.2. Indicateurs de mesures de terrain ... 373

8.5. Indicateurs d’état et d’impacts ... 374

8.6. Les méthodes intégrées d’évaluation des impacts ... 376

8.6.1. L’analyse de cycle de vie ... 376

8.6.2. L’empreinte écologique et méthodes dérivées ... 379

8.7. Les questions et les incertitudes liées à l’utilisation des indicateurs ... 379

8.7.1. Les problèmes liés au changement d’échelle ... 379

8.7.2. Valeurs de référence et unités de l’indicateur ... 380

8.7.3. Evaluation de l’incertitude liée aux indicateurs produits ... 381

8.7.4. Qualité prédictive de l’indicateur ... 383

8.7.5. Intégration d’autres impacts : quels indicateurs pour le phosphore ? ... 384

8.7.6. La question de l’agrégation des indicateurs ... 385

8.8. Conclusion : quels indicateurs choisir ? ... 388

Références bibliographiques ... 389

Analyse du corpus bibliographique du chapitre 8 ... 412

339 La question des indicateurs a émergé dans les années 1990 avec l’apparition sur le devant de la scène de la problématique environnementale et plus généralement du débat autour de la durabilité suite à la conférence de Rio en 1992. La mise en évidence des effets négatifs collatéraux ou secondaires des politiques de croissance, de certaines innovations technologiques a conduit les acteurs à porter une attention de plus en plus forte à l’étape de l’évaluation. Celle-ci est devenue indispensable en décision publique, dans la recherche, dans la conception de solution innovante, dans les démarches de progrès comme dans la norme ISO 14 000, dans le travail des ONG (López-Ridaura et al., 2005 ; Niemeijer and de Groot, 2008) etc. Face à ces nouveaux enjeux, les acteurs et porteurs d’enjeux ont exprimé un besoin accru de méthodes d’évaluation et de suivi, qui a conduit à une multiplication d’initiatives et de propositions aboutissant selon certains à une « explosion d’indicateurs » (Riley, 2001a ; Rosnoblet et al., 2006). Pour certains auteurs, les indicateurs ne servent pas juste comme instruments

« innocents » à l’évaluation mais comme moyen de conceptualiser le problème et/ou les solutions (Gudmundsson, 2003). Le développement d’indicateurs de durabilité est même considéré comme une condition préliminaire à la mise en œuvre du concept de durabilité (Hansen, 1996).

D’une manière générale, le recours à des indicateurs à la place d’une mesure directe des impacts s’explique aisément par les problèmes de faisabilité d’une approche directe (coût de la mesure, temps d’acquisition des réponses…), des problèmes de métrologie face à la complexité des concepts, système ou processus (Gras et al., 1989 ; Heink and Kowarik, 2010; Maurizi and Verrel, 2002 ; Mitchell et al., 1995 ; Rigby et al., 2001 ). C’est bien le besoin de procédure d’évaluation et ses difficultés de mise en œuvre de mesures directes à grande échelle et dans les conditions de la pratique en dehors du champ de l’expérimentation scientifique, qui expliquent ce formidable développement de travaux sur indicateurs. De nombreuses initiatives dans les premiers temps ont été initiées en dehors de la recherche académique, d’où de nombreuses publications dans la « littérature grise » (Levitan, 2000) mais le thème des indicateurs a été de plus en plus investi dans le domaine de la recherche.

Ainsi, depuis 2001 existe même un journal scientifique spécialement dédié au sujet, Ecological Indicators. Des travaux méthodologiques et génériques sur le sujet ont commencé à être publiés (e.g. (Andreoli et al., 1999 ; Girardin et al., 1999 ; Goodlass et al., 2003; Merkle and Kaupenjohann, 2000 ). De même, au sein de l’Inra, un groupe de travail a fait un état des lieux général sur l’avancement de la science sur la question (Capillon et al., 2005).

La question des indicateurs est devenu un sujet d’études et de débats scientifiques, tandis que leur mise en œuvre reste primordiale pour de nombreux acteurs et notamment comme support des politiques publiques (Gudmundsson, 2003). C’est bien à ce niveau que le choix des indicateurs est l’objet d’âpres négociations et de discussions entre acteurs évalués, évaluateurs et groupes d’acteurs associés, ayant des intérêts dans les résultats de l’évaluation. En effet, les acteurs évalués peuvent craindre des pertes financières ou l’apparition de nouvelles exigences quand les résultats ne sont pas la hauteur des attentes des évaluateurs. On se trouve là dans la problématique des frontières entre contrôle et évaluation proprement dit qui a été conceptualisé par Chémery (Chémery and Boissier, 2002). Du côté des évaluateurs, il s’agira d’être certain que les indicateurs reflètent bien l’atteinte des objectifs fixés et les phénomènes recherchés. Le choix des indicateurs et leur mise en œuvre peuvent donc porter sur des aspects dépassant le seul champ de la science (Gudmundsson, 2003). Les indicateurs étant utilisés à l’interface entre science et politique, une clarification sur le terme d’indicateur est indispensable pour éviter des incompréhensions (Heink and Kowarik, 2010). C’est pourquoi, nous présentons ci- après une revue de différents types d’indicateurs pouvant être utilisés.

Ce chapitre va présenter les différents indicateurs utilisables pour évaluer les systèmes de production, qu’il s’agisse d’indicateurs de pratiques, de bilans d’azote, de mesures de terrain, de modèles, d’approches opérationnelles à partir d’indicateurs classiques, ou encore de méthode intégrée d’analyse d’impact. Pour finir, le chapitre aborde les problèmes d’agrégation et de choix des indicateurs en fonction des objectifs.

8.1. Les grands types d’indicateurs et leurs fonctions

8.1.1. De l’évaluation aux impacts, des impacts aux indicateurs

Les politiques environnementales à l’origine de travaux sur les indicateurs (Niemeijer and de Groot, 2008) visent

toutes à réduire les impacts négatifs des activités humaines sur une ou plusieurs composantes de

l’environnement. Le terme « impact » mérite d’être précisé. S’il est communément utilisé pour désigner des effets

340 dans le langage courant, de nombreux travaux lui confère une place spécifique dans la chaîne causale comme les effets en bout de chaîne sur les organismes cibles, effets biologiques en termes de santé, croissance, survie mais aussi économiques résultant donc des émissions, modifications d’état, etc. (Figure 8.1).

Ainsi :

• Dans la littérature de l’Analyse de cycle de vie (ACV), on parle de « endpoint » pour les impacts au sens restreint, tandis que les « midpoints » représentent un effet situé quelque part sur la chaîne causale entre émission et impact final (Bare and Gloria, 2006; Hertwich and Hammitt, 2001 ).

• On parlera d’impact potentiel quand il y a simplification et non prise en compte de tous les facteurs (Freyer et al., 2000).

• S’il est possible de réaliser une prédiction par une modélisation complexe d’un effet à un endroit de la chaîne, comme par exemple pour les émissions ou bien par mesure au travers du suivi des nitrates dans des bougies poreuses, ces sorties resteront un indicateur de l’effet sur l’état de la masse d’eau ou des impacts lié à la dégradation de la qualité de l’eau.

Figure 8.1 : Positionnement de différentes forces motrices et typologies de méthodes et indicateurs (EEA, 2005 ; Smeets and Weterings, 1999 ; van der Werf and Petit, 2002) selon la chaîne causale inspirée de (Bockstaller et al., 2008b).

8.1.2. Différents types d’indicateurs et typologie associée

Deux typologies pression/état/réponse de l’OCDE (OECD, 1999) et une dérivée, force- motrice/pression/état/impact/réponse (DPISR) de l’Agence Européenne pour l’Environnement (EEA), (Smeets and Weterings, 1999) inspirées de la chaîne présentée dans la Figure 8.1 sont utilisées couramment au niveau national et international (Maurizi and Verrel, 2002). Oenema et al. les présentent comme des outils conceptuels pour analyser les relations de cause à effets (Oenema et al., 2011). Ceci reste à démontrer car il n’est pas toujours évident de pouvoir relier des indicateurs d’impact ou d’état, reposant sur des mesures, aux causes.

Certains auteurs plaident pour des indicateurs de pression qui puissent être reliés à l’état d’un compartiment environnemental (Crabtree and Brouwer, 1999). Plus récemment, d’autres auteurs (Thenail et al., 2008) identifient plusieurs cas de figure quant à la relation entre état et pression, qui sont fonctions des caractéristiques du milieu (Figure 8.2). Dans un milieu à temps de réponse rapide, comme c’est le cas de la pollution nitrique dans une nappe proche de la surface, toute réduction de la pression se traduit par une évolution rapide et positive de l’état du milieu. Dans d’autres cas, le temps de réponse peut être beaucoup plus lent (Sohier and Degre, 2010). L’accroissement de la pression peut donc ne pas avoir de conséquences immédiates sur la qualité des milieux dans le cas d’effet retard mais peut le dégrader rapidement dans d’autres cas.

sensibilité milieu

conditions transfert

comportement organisme cible

sensibilité organisme cible

(toxicité)

Pratiques Changement

Emissions état Exposition Impacts

Facteur impact (toxicité)

Impacts potentiels

Pression Force

motrice Etat Impact

Typologie indicateurs

Indicateur de moyens Indicateur d’effets

Modèles (Indigo, STICS…)

Bilans N ^{Mesures (NO} ₃ -, particules… ) ^ACV

Evaluation Pilotage N

Analyse effets des pratiques Simulation

Comparaisons de systèmes et filières Diagnostic des milieux

Evaluation de l’efficacité

341 Figure 8.1 : Relations entre indicateurs de pression et d’état (Thenail et al., 2008).

Cependant, ces typologies utilisées à l’interface entre politique et sciences souffrent de plusieurs défauts majeurs (Oenema et al., 2011). Elles donnent l’impression d’une linéarité et de processus mono-factoriels, ce qui n’est généralement pas le cas. Niemeijer et de Groot (Niemeijer and de Groot, 2008) ont préféré parler de « réseau causal » (Figure 8.2) pour insister sur la complexité. Cette approche a aussi été appliquée pour hiérarchiser les indicateurs et montrer leurs interrelations (Schröder et al., 2004). Par ailleurs, les différents concepts n’ont pas une définition claire (Figure 8.1). Si la notion de pression fait référence aux causes, celles-ci correspondent selon les auteurs, aux pratiques agricoles (Aveline et al., 2009 ; Corpen, 2006 ; Guillaumin et al., 2007) ou encore aux émissions (Oenema et al., 2011; Vertès et al., 2010 ), avec pour conséquence le choix d’indicateurs totalement différents. Les émissions peuvent aussi être considérées comme des « effets » de premier niveau sur la chaîne d’où le terme d’indicateur d’effets utilisés par van der Werf et Petit (van der Werf and Petit, 2002). Ces indicateurs d’effet ne peuvent être comparés aux indicateurs de moyens basés sur les pratiques agricoles. La même chose est vraie pour les indicateurs d’état qui englobe dans la typologie OCDE (OECD, 1999) l’état et l’impact de la typologie de l’EEA (Smeets and Weterings, 1999). Ceci explique aussi les difficultés de classification de ces indicateurs dans cette typologie que certains ont rencontrées dans plusieurs groupes de travail (Girardin et al., 2005).

A partir ce qui vient d’être dit sur les limites des typologies utilisées, nous préconisons une typologie plus claire fondée sur la chaîne causale en partant d’indicateurs de pratiques agricoles, d’émissions, de changement d’état, d’impacts, etc. Nous proposons de croiser cette première typologie par une seconde qui fait référence à la nature de la grandeur derrière l’indicateur inspirée de (Bockstaller et al., 2008b), (Figure 8.3) :

• Les indicateurs « simples » qui sont basés sur une variable ou une combinaison mathématique simple sous forme de ratio ou de solde. Le terme « simple » s’applique à la structure de l’indicateur, sachant que leur mise en œuvre à l’échelle d’un pays comme la France peut poser de nombreux problèmes opérationnels. Ils sont cependant en général plus faciles à utiliser que les suivants mais intègrent faiblement les processus et pris isolément ne donnent qu’une estimation incertaine des processus et des impacts (Corpen, 2006), (Tableau 8.1).

• Les indicateurs prédictifs reposant sur une fonction estimatrice, modèle opérationnel à nombre réduit de variables accessibles ou modèles complexes à base mécanistiques. Cette approche a l’avantage d’intégrer les processus à des degrés divers selon le type de modèle et surtout de pouvoir relier la variable estimée à des variables d’entrées représentant des causes.

• Ceci est le défaut majeur du troisième groupe des indicateurs reposant sur des mesures de terrain (des émissions de nitrate jusqu’aux mesures d’impact sur une population d’organismes vivants). Ceux-ci ne permettent pas de tracer directement les causes et il faut des mesures complémentaires (Merkle and Kaupenjohann, 2000). Dans cette catégorie nous rangerons aussi les bio-indicateurs (McGeoch, 1998 ; Pitcairn et al., 2003) qui ne sont pas à confondre avec les indicateurs de biodiversité (Duelli and Obrist, 2003).

+ -

-

+ Amélioration

Effet retard

• temps de réponse

• effet cumulatif du passé Effet tampon

Aggravation

Etat

Pression

342 Ainsi, le choix d’un type d’indicateur n’est pas sans conséquences pratiques sur les qualités des indicateurs.

Cette opposition entre des indicateurs relativement faciles à mettre en œuvre si tant est qu’il n’y ait pas d’obstacle à la mise à disposition des données, et l’intégration des processus qui donnera une estimation de la qualité de prédiction a été pointée par plusieurs auteurs (Dabbert et al., 1999 ; Payraudeau and van der Werf, 2005; Schröder et al., 2003 ). Dans le travail du Corpen sur les indicateurs azote, le critère « pertinence agronomique » intègre cette notion de prise en compte des processus ((Corpen, 2006), p. 41), cf. Tableau 8.1) et s’oppose aussi au critère de faisabilité.

Figure 8.3 : Exemple de chaine de causalité pour aider au choix d’indicateurs d’évaluation (d’après Niemeijer et de Groot, 2008 dans (Vertès et al., 2010)).

Figure 8.2 : Typologie des indicateurs en fonction des modalités d’obtention des valeurs et de leur atouts et limites (inspirée de (Bockstaller et al., 2008b))

Pratiques *milieu

Puissance explicative

Indicateur simple x 1 , x 2 , x 1 /x 2 , x 1 -x 2 (Quantité engrais, solde N,)

Indicateur basé sur mesure de

terrain y 1 , y 2 (Mesures NO3 bougies poreuses)

Intégration processus faisabilité

Emissions/

états/impacts

Indicateur prédictif basé sur un modèle

opérationnel f(x ₁ , …, x _p )

(ACV, INDIGO)

Indicateur prédictif basé sur un modèle

complexe M(x 1 , … x n , p 1 ,p k )

(STICS)

343 8.1.3. Choix préalables à la sélection d’indicateurs

La multiplicité des indicateurs proposés s’explique en partie par la diversité des types d’indicateurs existants et les compromis que les concepteurs font entre faisabilité et ce qui est regroupé sous la rubrique plus générale de

« pertinence scientifique », laquelle englobe toute la démarche d’évaluation (Bockstaller et al., 2009). Girardin et al. recommandent de s’interroger d’abord sur les utilisateurs et sur les objectifs (Girardin et al., 1999). Bosshard ajoute une étape préalable de clarification du système de valeurs « Leitbild », terme allemand employé dans le texte en anglais (Bosshard, 2000).

Plus concrètement, l’utilisateur qui a à choisir des indicateurs doit se demander (Bockstaller et al., 2008a ; Bockstaller et al., 2008b) :

• Quel diagnostic préalable motive l’évaluation ? (Pourquoi ?)

• Qui va réaliser l’évaluation (utilisateur) et à qui sont destinés les résultats finaux (bénéficiaires) ? (Qui ? Pour qui ?)

• -Les finalités de l’évaluation (Pour quoi ?) : s’agit-il d’une évaluation a priori (ex ante) pour sélectionner des actions dans un ensemble de possible, a posteriori (ex post) pour faire le bilan d’une action, ou au cours de cette action pour l’améliorer ? L’évaluation peut aussi avoir pour but le pilotage en temps réel d’un système, ou être motivée principalement par des objectifs de communication. Enfin, elle peut avoir pour objectif la vérification d’une conformité réglementaire.

• Quelles sont les limites du système évalué, les échelles spatiales (Où ?) et temporelles (Quand ?) retenues qui dépendront des choix faits pour les points précédents et détermineront la pertinence des résultats. Dans le cas de l’évaluation de la durabilité environnementale, certains auteurs distinguent la

« résolution », échelle la plus fine, qui correspond au niveau où les impacts environnementaux sont déterminés, et l’« étendue » (Faivre et al., 2004 ; Purtauf et al., 2005) qui correspond à l’échelle pertinente d’observation des impacts et/ou l’échelle à laquelle sont prises les décisions. L’« étendue » peut correspondre à « l’échelle pertinente pour l’action » (Mancebo, 2006).

• Quelles sont les contraintes budgétaires et temporelles pour conduire l’évaluation ? (quels moyens ?)

• Quelles sont les données disponibles que le commanditaire veut valoriser ? (avec quoi ?)

A partir des réponses à ces questions, l’utilisateur peut définir un cahier de charges auquel doit répondre les indicateurs à sélectionner. Certains auteurs (Niemeijer and de Groot, 2008) ont passé en revue un certain nombre de critères de projets de recherche et de travaux des instances comme l’OCDE, l’EEA. Ils les regroupent sous les dimensions : scientifique, historique, systémique, intrinsèque, financière et pratique, politique et de gestion. D’autres auteurs (Bockstaller et al., 2009) proposent une quinzaine de critères qui recoupent certains des précédents pour des méthodes d’évaluation à l’échelle de l’exploitation agricole, et qui ont été regroupés sous trois chapitres généraux : pertinence scientifique (e.g. degré de couverture des impacts environnementaux, risque de fausse conclusion), faisabilité (e.g. temps de mise en œuvre, accessibilité des données, etc.) et utilité (e.g. couverture des besoins des utilisateurs, lisibilité, etc.). Vertès et al. dressent aussi une liste de critères autour des en-têtes, compréhension/appropriation, faisabilité, pertinence, convivialité, pédagogie (Vertès et al., 2010), qui recouvrent ceux de Bockstaller (Bockstaller et al., 2009).

8.1.4. Spécificités liées à l’évaluation des flux d’azote en élevage

Une étape importante dans la clarification des choix préalable est la définition du système, de ses composantes

et de ses limites. Dans le cas de la problématique des systèmes d’élevage et de l’azote, ce travail a été réalisé

par exemple dans le groupe Corpen sur les indicateurs azote (Corpen, 2006). La représentation montrée à la

Figure 8.4 est un autre exemple de réseau causal. Les systèmes d’élevage ont une composante « pollution

ponctuelle » bien plus développée que les exploitations sans animaux. Pour ces dernières, la pollution ponctuelle

concerne éventuellement le stockage et la manipulation d’engrais et de produits phytosanitaires. Dès qu’il y a des

animaux, il faut intégrer la partie stockage des effluents organiques et surtout le ou les bâtiments de stabulation

des animaux, ce qui complexifie le système. La composante « pollution diffuse » concerne les parcelles cultivées,

les prairies de fauches, et la partie « pâturage » où l’azote est souvent qualifié de « non maîtrisable ». Dans un

tel système ouvert, avec des organismes vivants émetteurs dont le comportement est aléatoire, l’estimation des

émissions et des flux restera bien plus compliquée que dans un système industriel fermé. Ceci nécessite des

indicateurs spécifiques reposant sur des méthodes d’estimation différentes (Lewis et al., 1999).

344

Figure 8.3 – Un exemple de représentation du réseau causal sur les flux d’azote en

exploitation de polyculture-élevage à la base de la définition d’indicateurs (dans les bulles

jaunes) (Corpen, 2006).

345

8.2. Indicateurs simples de pratiques et de sensibilité du milieu

Nous ne présenterons pas ici chaque indicateur en détail mais plutôt des familles d’indicateurs au sein desquelles, il peut y avoir des variantes en fonction des éléments pris en compte (fertilisation minérale ou totale), des surfaces de références (surface totale de l’exploitation ou fourragère), etc. Ces indicateurs visent principalement le risque de lixiviation des nitrates et pour bon nombre ont été présentés dans le rapport Corpen (Corpen, 2006).

8.2.1. Les principaux indicateurs relevant de cette catégorie 8.2.1.1. Indicateurs basés sur les quantités d’intrants

Parmi ces indicateurs, on peut distinguer ceux qui portent :

• sur les quantités d’azote épandues : minérale, organique, totale, disponible, etc. Ces indicateurs reposent sur l’hypothèse que plus les quantités d’azote sont élevées, plus les risques de pertes le sont.

Ces indicateurs (notamment la quantité d’azote minéral) se retrouvent dans plusieurs initiatives aux échelles supérieures (Geniaux et al., 2009), comme la liste des indicateurs IRENA au niveau européen (EEA, 2005). L’azote disponible (n°10 dans le rapport du Corpen (Corpen, 2006) nécessite une estimation de l’azote disponible pour les cultures à partir des sources organiques, ce qui demande des données supplémentaires généralement hors de portée des non-agronomes.

• sur les modalités d’épandage. Dans la liste Corpen, on trouve ainsi le nombre d’apports d’azote (n°11) et les quantités d’azote disponible hors besoin des cultures (n°12). Ces indicateurs reposent sur les recommandations des agronomes à fractionner les apports d’azote pour que les apports collent au plus près des besoins des cultures et éviter que des quantités d’azote importantes restent dans le sol hors des périodes d’absorption par les cultures, ce qui est un facteur de risque important de perte d’azote (Recous et al., 1997). Ces indicateurs spécifiques aux cultures sont utilisés dans les opérations Ferti- Mieux lesquelles se poursuivent dans l’Est de la France (Burtin, 2008).

• sur les surfaces ou proportion de surfaces fertilisée ou non, par rapport à la surface totale du territoire, ou encore sur les surfaces dépassant un seuil de fertilisation. Ces indicateurs sont souvent utilisés par les écologues pour estimer les effets de la fertilisation azotée sur la biodiversité (Billeter et al., 2008;

Oppermann, 2003 ).

8.2.1.2. Indicateurs basés sur la gestion des animaux D’autres indicateurs souvent utilisés reposent :

• sur la composition et la taille des cheptels. Dans ce cas, l’indicateur est souvent le pourcentage de variation d’une période à une autre comme dans la liste IRENA (EEA, 2005).

• Le chargement (UGB/ha) utilisé dans les méthodes d’évaluation centrée sur l’exploitation telle la méthode REPRO utilisée communément en Allemagne (Hülsbergen, 2003). L’hypothèse est bien sûr que plus le chargement animal est élevé, plus le risque de pertes croit aussi.

• Le nombre de journées de présence au pâturage (JJP, jour/ha/an, n°17 dans le rapport du Corpen). Cet indicateur renseigne à travers des « journées équivalent plein temps UGB au pâturage » l’importance des rejets azotés via les restitutions animales. Cet indicateur permet d’affiner l’indicateur chargement moyen, il se calcule au niveau de la parcelle mais nécessite de renseigner les calendriers de pâturage.

Or cette donnée n’est pas toujours disponible.

8.2.1.3. Indicateurs de pratiques agricoles au champ Les indicateurs de pratiques se fondent :

• Sur des écarts à la dose conseillée (n°19 dans le rapport du Corpen), utilisés dans les opérations Agri-

Mieux (Burtin, 2008) ou au besoin de la culture tel l’indicateur EQUIF (n°14 dans le rapport du Corpen)

composante de l’indicateur MERLIN (Aveline et al., 2009). Ces indicateurs visent à estimer l’excès de

fertilisation sur une culture, non de manière globale par entrée-sortie mais en s’approchant des besoins

de la culture (ces besoins couvrent une quantité supérieure d’azote que les simples exportations dans

les bilans).

346

• sur l’estimation du degré de couverture de sol (e.g. surface en Cipan, n°4 dans le rapport Corpen) ou de sol nu (n°2 dans le rapport du Corpen) durant la phase de lixiviation du nitrate ou sur la succession culturale (n°5 dans le rapport Corpen).

8.2.1.4. Indicateurs de pratiques à l’échelle de l’exploitation Dans ce groupe, on peut citer :

• Les indicateurs exprimant le potentiel de réduction des doses de déjection animale à partir des surfaces utilisées pour l’épandage (SAMO) par rapport à la surface de référence (SR) : SAMO/SR (n°8 dans le rapport Corpen)

• Les indicateurs estimant la capacité de stockage des déjections animales par rapport aux besoins basés sur la capacité agronomique de stockage (n°8 dans le rapport Corpen). Cette capacité agronomique correspond au volume de stockage qu’il est souhaitable d’avoir sur la ferme compte tenu de la gestion actuelle du cheptel de façon à n’épandre les déjections animales qu’aux périodes recommandées par les agronomes.

8.2.1.5. Indicateurs de sensibilité du milieu

Le rapport du Corpen fait référence à un seul indicateur, l’indice de drainage, tandis que le site de l’Observatoire des Activités Agricoles sur les Territoires (site internet du RMT OAAT ¹ , (Guillaumin et al., 2007)) propose deux indicateurs exprimés en pourcentage de la SAU.

• L’indice de drainage : Pluie/réserve utile du sol (RU). Cet indicateur, présent dans le rapport du Corpen, nécessite donc une estimation de la réserve utile des sols. Cette donnée est de plus en plus disponible dans les bases de données, guide des sols (Party et al., 1999). Il est à noter que Buczko et al. ont analysé certains indicateurs analogues (Buczko and Kuchenbuch, 2010) dont l’indice de drainage prenant non pas les précipitations mais le drainage ce qui avait été aussi envisagé dans le rapport du Corpen (Corpen, 2006), ou d’autres variables hydrologiques. L’équation simplifiée de Burns calculant un pourcentage de lixiviation de l’azote disponible est aussi cité dans le guide Corpen et est utilisé dans les Guides de sols en Alsace (Party et al., 1999).

• Les surfaces drainées : Ceci repose sur le fait que le drainage favorise le transfert des éléments nutritifs (et substances actives) vers les eaux de surface.

• Les surfaces de sols sensibles au lessivage. Si un référentiel local existe, l’indicateur sera égal aux surfaces de parcelles correspondant aux types de sols concernés. S’il n’y a pas de référentiel l’indicateur peut être estimé avec les parcelles « craignant le sec » au moins 1 an sur 2 et non hydromorphes (non engorgées l’hiver).

8.2.2. Les principales limites de ces indicateurs

Ces informations sont détaillées dans le rapport du Corpen (Corpen, 2006). D’une manière générale, ces indicateurs sont de très faibles prédicteurs des émissions et pertes azotées, surtout s’ils sont considérés indépendamment, comme cela a été souligné par Schröder (Schröder et al., 2003). La quantité d’azote apportée semble mieux reliée aux pertes au champ en système laitier qu’en système de grandes cultures (ten Berge et al., 2004). Ces auteurs ont bien montré les faiblesses des indicateurs fondés sur les quantités d’intrants en grandes cultures (ten Berge, 2002) à partir d’un travail sur une base de données rassemblant des essais sur les doses d’azote sous différents systèmes. Dans des situations de très forts excès d’apports azotés, une relation assez étroite a été mise en évidence entre les JPP et les fuites par lixiviation (Vertès et al., 2007) (voir aussi chapitre 6).

Ces indicateurs nécessitent par ailleurs l’accès à de nombreuses données. Au niveau d’un territoire comme la France, seules certaines données existent. Les informations sur les pratiques de fertilisation (nombre d’apport, etc.) ou encore sur la quantité d’azote disponible (estimation à partir de l’azote organique via des coefficients spécifiques) le sont moins. On peut les recueillir via des enquêtes chez les exploitants, ce qui s’est fait couramment dans les opérations Agri-Mieux, opérations qui ont pris le relais des opérations Ferti-Mieux dans le bassin Rhin-Meuse (Burtin, 2008). Pour les surfaces en sol nu et Cipan, des données existent dans les enquêtes

« pratiques agricoles » du Ministère (Cassagne, 2008 ; Rabaud, 2004).

1 http://www.obsagri.fr/

347 Dans tous les cas, pour pallier la faible qualité prédictive de ces indicateurs, il est généralement conseillé d’en utiliser plusieurs, ce qui peut vite conduire à une longue liste. Dans le cas du nitrate, les recommandations issues des connaissances disponibles tablent sur au minimum deux indicateurs : l’un renseignant sur les quantités d’intrants entrants ou encore mieux les surplus (voir 8.3.1) et l’autre sur la gestion de l’interculture, ceci sur la base des mécanismes de lixiviation des nitrates venant à la fois des excès de fertilisation et de la gestion de l’interculture (Machet et al., 1997). Seules les situations de fort excès peuvent justifier l’utilisation d’un indicateur unique sur les quantités d’intrants ou de surplus. Pour les émissions gazeuses, des indicateurs fondés sur les quantités d’intrants et le chargement donneront une vague idée de l’importance des émissions liées à l’intensification de l’agriculture.

Tableau 8.1 : Evaluation d’indicateurs « azote » à l’échelle parcellaire à partir de leur pertinence agronomique (notée de 1 : à éviter à utiliser seul à 4 : recommandé) et de leur facilité de mise en œuvre (1 : peu facile à 4 : facile d’utilisation).

8.3. Indicateurs fondés sur le calcul d’un bilan ou d’un solde

Cette famille d’indicateurs est la plus couramment utilisée pour évaluer la gestion de l’azote (Langeveld et al., 2007). On parle communément de bilan bien que le terme traduise, dans l’équation du « bilan de masse », la conservation de la masse, c’est-à-dire l’équilibre sur une période donnée, entre la variation de stock et la différence de flux. Appliqué à la quantité d’azote dans le sol, ce bilan peut s’écrire de la manière très simplifiée suivante :

Stock final –stock initial = flux entrant-flux sortant

348 Ces indicateurs reposent en fait sur un calcul d’un solde :

N entrée – N sortie = solde N.

Ce solde (en anglais surplus) représente la somme des pertes et/ou du stockage net dans le système considéré (Watson and Atkinson, 1999). Ainsi le Corpen recommande de parler de solde ( Comifer , 2011; Corpen, 2006 ).

Mais dans la pratique, comme dans ce chapitre, nous utiliserons les deux termes de manière interchangeable ce qui est aussi le cas dans la littérature scientifique (e.g. numéro spécial de l’European Journal of Agronomy de 2003 consacré à ces indicateurs (Nilsson and Edwards, 2003)).

Les calculs de bilans N (P, K) sont utilisés de longue date pour gérer la fertilisation des cultures : la satisfaction des besoins de plantes (cultures et prairies) en azote minéral (c’est-à-dire la dose à apporter) correspond au bilan entre besoins des plantes et fournitures par le sol ( Comifer , 2011). Le solde idéal est, dans la pratique actuelle, conditionné par l’efficacité maximale d’utilisation des intrants.

Les bilans sont aussi employés pour quantifier des excédents et des risques : Dès la fin des années 1960 Coppenet précisait (Coppenet, 1974; Coppenet, 1975), à partir de calculs théoriques de bilans de minéraux à l’exploitation, l'influence des densités animales sur les excédents en N, P, K, Cu et Zn en exploitations porcines, et prévoyait un enrichissement des sols recevant des doses élevées de lisier en éléments non solubles (P, Cu et Zn), effectivement constaté dans le réseau de parcelles suivis sur le long terme par cet auteur (Coppenet et al., 1993). Les éléments solubles (N, N organique dissous, K) également excédentaires ont été entrainés vers les eaux de surface ou profondes. Pour l’azote, Benoît a proposé un indicateur « BASCULE » reposant sur le calcul à la parcelle d’un solde simplifié entrée-sortie pour identifier les zones à risques quant à la lixiviation des nitrates (Benoît, 1992). Les bilans N peuvent donc être utilisés comme indicateur d’état (du sol, de l’exploitation) et comme indicateur de pression azotée sur le milieu. Dans l’objectif d’optimiser l’utilisation des ressources, l’utilisation du calcul de bilans N et des efficiences d’utilisation de l’azote est une pratique très courante en agriculture à la parcelle et s’est développé depuis une vingtaine d’années à l’échelle de l’exploitation dans le domaine de l’évaluation agronomique et environnementale (Goodlass et al., 2003; Oenema et al., 2003 ; Schröder et al., 2003 ; Simon et al., 2000 ; Watson and Atkinson, 1999 ). L'amélioration de l'efficience du bilan azoté est retenue par la « Task Force on Reactive Nitrogen »2 comme option possible pour limiter les émissions azotées vers les écosystèmes dans le cadre de la révision en cours du protocole de Göteborg.

Nous décrirons dans cette partie, les principaux types de bilans et leurs paramètres de calcul (en particulier les sources de ces données) afin d’analyser la pertinence de chaque bilan en terme d'indicateur et quelles informations ils peuvent apporter. Quelques exemples de résultats obtenus en systèmes d’élevage, pour différents types et modes de production sont présentés en fin de chapitre.

8.3.1. Principaux types de bilans

On identifie couramment trois principaux types de bilans (Leip et al., 2011 ; Oenema et al., 2003 ; Simon et al., 2000 ; Topp et al., 2007 ; Watson and Atkinson, 1999) : les bilans « sol-surface », les bilans sol-système, et les bilans apparents à l’exploitation (Figure 8.5).

2 Le groupe de travail sur l'azote réactif a pour mission de développer des références techniques et scientifiques et de proposer des stratégies de gestion du cycle de l'azote dans le cadre de l'UNECE et de la convention sur la pollution transfrontalière longue distance afin d'encourager la coordination en matière de politique de réduction des pollutions atmosphérique liées à l'azote.

Il est co-conduit par le Royaume-Uni et les Pays-Bas (Co-présidence Mark Sutton pour le Royaume- Uni et Oene Oenema pour les Pays-Bas) et comporte trois sous-groupes de travail (« expert panel » en anglais) dont l'un traite plus particulièrement les bilans azotés.

La Task Force entretient des liens étroits avec le « European Nitrogen Assessment » tout juste publié.

http://www.clrtap-tfrn.org/?q=node/1

349 Figure 8.5 : Différences conceptuelles dans les frontières et les flux de nutriments entre bilan apparent à l’exploitation, bilan surface sol et bilan système sol, d’après (Oenema et al., 2003) et exemples types couramment utilisés en France.

Bilan sol –surface Bilan sol –système Bilan apparent exploitation Soil (land)gross N balance Soil-system N budget Farm-gate N balance (or budget) Balance globale azotée bilan de masse bilan apparent à l’exploitation

La Figure 8.6 précise les principaux flux entrants et sortant et les limites des objets étudiés : exploitation ou sol.

Ce schéma est très proche de celui proposé par la Task Force on Reactive Nitrogen (Task Force on Reactive Nitrogen, 2011) (http://www.clrtap-tfrn.org/webfm_send/300) repris par Jarvis et al. (Jarvis et al., 2011), mais propose de prendre en compte séparément les compartiments plantes et sols.

Figure 8.6 : Bilans d'azote pour une exploitation de polyculture-élevage. Adapté du Task Force on Reactive Nitrogen (http://www.clrtap-tfrn.org/webfm_send/300).

8.3.1.1. Le bilan sol – surface (la BGA en France)

Ce bilan prend en compte les intrants azotés arrivant sur la surface sur sol, les sorties étant constituées de l’azote contenu dans les cultures récoltées/pâturées. Un tel bilan permet d’estimer la charge nette d’azote par ha de sol (agricole ou non). La Figure 8.7 détaille les postes pris en compte dans le calcul. Son utilisation à différentes échelles est par exemple proposée par l’OCDE (OCDE, 2001) et mise en œuvre par Leip et al. (Leip et al., 2011). En France le bilan Corpen, et la balance globale azotée (BGA) appartiennent à cette famille. En anglais ces bilans sont dénommés soil nitrogen balance.

?

Entrées Sorties Entrées Sorties

ENTREES

exploitation Troupeau

Bâtiments- stockage Plantes

sols

SORTIES

TROUPEAU

BATIMENT

STOCKAGE CULTURES

LAIT, produits animaux, ANIMAUX, EFFLUENTS CONCENTRES

FOURRAGES

FERTILISATION Minérale et organique Dépots atm

NH ₃ , N ₂ , N ₂ O, NO _x

Graines, Fixation N ₂

Cultures,

produits végétaux

NO ₃ , NH ₄ , DON, N ₂ , N ₂ O, No _x Sys tème

so l - pl ant

es

SOL ΔN sol TROUPEAU

BATIMENT

STOCKAGE CULTURES

LAIT, produits animaux, ANIMAUX, EFFLUENTS CONCENTRES

FOURRAGES

FERTILISATION Minérale et organique Dépots atm

NH ₃ , N ₂ , N ₂ O, NO _x

Graines, Fixation N ₂

Cultures,

produits végétaux

NO ₃ , NH ₄ , DON, N ₂ , N ₂ O, No _x Sys tème

so l - pl ant

es

SOL

ΔN sol

SOL

ΔN sol

350 Figure 8.7 : Exemple de solde azote sur le système « sols de l'exploitation » : les flux entrants et sortants calculés figurent en trait plein rouge, les flux et différences de stock non estimés et intégrés au résultat du solde figurent en trait pointillé bleu, la partie grisée est représentée pour mémoire car servant au calcul de la quantité d'azote épandue issue des effluents d'élevage. (Solde N = Δ flux rouge = Δ stock bleu - Δ flux bleu)

La balance globale azotée (BGA), (Corpen, 2006) est une version actualisée du solde Corpen avec des références revues depuis 1988 et des précisions apportées quant à l'évaluation des exportations par l'herbe pâturée. Elle consiste à calculer le solde entre les apports d'azote et les sorties d'azote sur les sols de l'exploitation, considérés globalement. Plusieurs hypothèses permettent de simplifier le calcul : i) les apports d'azote par les dépôts atmosphériques sont compensés par les pertes par dénitrification et ii) la fixation symbiotique des légumineuses est compensée par l'exportation d'azote par les légumineuses récoltées ou prise en compte par le bilan fourrager dans le cas des prairies mixtes pâturées.

Les apports d'azote concernent donc les engrais azotés et les effluents d'élevage épandus. Les sorties d'azote correspondent aux quantités d'azote exportées par les cultures. L’exportation d’azote par l’herbe pâturée est estimée par un bilan fourrager selon l’équation :

Quantité d’herbe valorisée au pâturage = Besoins du troupeau (5,1 t de MS/UGB) – (consommation de fourrages stockés).

Le calcul du bilan fourrager suppose une cohérence entre les valeurs de matière sèche ingérée par les animaux, la teneur en azote des prairies et les valeurs de rejets d'azote par les animaux. Le document Corpen sur les calculs de rejets par les vaches laitières (Corpen, 1999) a proposé des équations de calcul et quelques exemples pour des systèmes fourragers types. Giovanni et al. ont élargi la palette d’exemples et complété pour les autres bovins (Giovanni and Dulphy, 2008).

L'azote épandu issu des effluents d'élevage est calculé en multipliant les effectifs animaux de l'exploitation par des valeurs d'excrétion, forfaitaires (norme directive nitrates en France) ou « réelles » (équations proposées par le Corpen (Corpen, 1999). Pour les herbivores, les normes d'excrétion ayant été établies sur la base de rations équilibrées, le calcul ne tient pas compte de la quantité de concentrés ingérés en écart à l'équilibre.

Les dépôts atmosphériques et les pertes par dénitrification « basale » du sol sont, pour la BGA, considérés

comme s’annulant de même que dans d’autres outils de calcul en France. Au final, le solde de la BGA est calculé

351 pour une année culturale et ramené aux hectares de Surface agricole utile (SAU) de l’exploitation, le plus souvent en kg/ha, mais il peut aussi être rapporté aux hectares de la surface d’épandage (DK, NL). Ce solde en excès correspond aux pertes d'azote vers l'eau, aux pertes gazeuses liées à l'épandage (celles au bâtiment et dues au stockage sont déduites des effluents épandus), ainsi qu’aux différences de stock d'azote du sol.

8.3.1.2. Le bilan sol – système

Ce bilan prend en compte tous les flux d’azote externes et internes au sol. Un exemple typique est le bilan de masse à la parcelle, illustré par la Figure 8.8 (d’après ( Comifer , 2011)), qui met le raisonnement de la fertilisation azotée au centre de cinq enjeux : la productivité, la qualité des récoltes, les qualités de l’eau et de l’air, la performance énergétique et le changement climatique.

Figure 8.8. Bilan de masse pour le calcul des apports fertilisant, d’après ( Comifer , 2011).

Le bilan porte sur l’azote minéral dans le sol, résultante des flux d’azote sur la profondeur explorée par les racines de la culture durant son cycle cultural (de quelques semaines à une année). Il s’écrit :

Etat final - Etat initial = Entrées – Sorties , soit

Rf – Ri = [Mh + Fs + Fns + Mhp + Mr + MrCi + Mpro + A + Nirr+ X+ Xpro]

- [Pf – Pi + Ix + Gs + Gx + L],

Avec Rf et Ri = Quantité d'azote minéral dans le sol à la fermeture et à l'ouverture du bilan.

Les entrées d’azote dans le système sol-plante sont :

- Les apports contrôlables, objets du calcul: Apport engrais azoté minéral (X), Fraction minérale de l’azote d’un produit résiduaire organique apporté après la date d’ouverture du bilan (Xpro)

- La minéralisation nette de l'humus du sol (= minéralisation – organisation) (Mh) - La fixation symbiotique (Fs) (et non symbiotique, Fns) d’azote atmosphérique

- Min-Arrière effets : Minéralisation due à un retournement de prairie (Mhp), minéralisation des résidus de récolte (Mr), des résidus de culture intermédiaire (MrCi), des produits résiduaires organiques (Mpro).

- Les apports atmosphériques (dépôts secs ou humides) (A) - L’azote apporté par l’eau d’irrigation (Nirr)

Les sorties d’azote du système sol sont

- La quantité d'azote absorbé par la culture entre ouverture et fermeture du bilan (Pf – Pi) - L’immobilisation microbienne de l’azote minéral (Ix) apporté (X et Xpro)

- Les pertes pendant le cycle cultural, par voie gazeuse (Gs et Gx) aux dépens des apports d’azote minéral (X et Xpro) et par lixiviation du nitrate durant la période de calcul (L) ;

Certaines données nécessaires à ce calcul sont ou peuvent être facilement disponibles sur une exploitation : composition des engrais minéraux, analyses des produits résiduaires organiques (fumiers, lisiers,...) et tables de références sur leur minéralisation (Morvan et al., 2001). L’azote minéral du sol à l’ouverture et fermeture de bilan peut être fourni par les mesures de reliquats dans les parcelles (proposées en routine par Scholefield et Titchen (Scholefield and Titchen, 1995) ou en utilisant des valeurs de réseaux de références locales. D’autres données

SOL Ri

Rf Fixation sym-

biotique

Engrais minéral (X) Engrais organique (Xpro) Dépôts atmos-

phériques

Minéralisation nette MOS Min-Arrières effets

Immobilisation Xi

N irrigation Azote absorbé par la

végétation (durée bilan)

Pertes pendant le

bilan (gaz, eau)

352 sont moins accessibles et/ou peu prévisibles car très variables selon les conditions pédoclimatiques, la dynamique de végétation (niveau de production et de fixation symbiotique, minéralisation nette de l’azote organique du sol). Elles peuvent pourtant concerner des quantités importantes d’azote. Malgré de nombreux travaux sur les déterminants de la minéralisation dans le sol (Valé, 2006), les prédictions restent entachées d’une forte incertitude : la connaissance des reliquats d’azote minéral « sol » en fin d’hiver/début de culture est donc importante pour diminuer le risque d’apport excédentaire bien que cette mesure soit elle-même controversée (cf.

section 8.7.3).

8.3.1.3. Le bilan apparent à l’exploitation

Le bilan apparent à l’exploitation appelé « bilan des minéraux » quand il prend en compte à la fois l’azote, le phosphore et la potasse (Corpen, 2006), considère l’exploitation comme une boite noire (Oenema et al., 2003;

Simon et al., 2000 ) : la Figure 8.9 illustre les flux entrant (pour la plupart des achats) et sortant (pour la plupart des ventes) enregistrés dans les livres comptables. Il est réalisé sur une année comptable, mise en cohérence avec une année culturale. Il hiérarchise les postes contributifs et les quantifie pour estimer une pression globale d’azote sur l’environnement de l’exploitation. Ce bilan rend compte de l'efficience de l'utilisation de l'azote sur une exploitation donnée, en comparaison à des exploitations de même type

Figure 8.9. Exemple de solde azote à l'échelle de l'exploitation Les flux entrants et sortants calculés figurent en trait plein rouge, les flux et différences de stock non estimés figurent en trait pointillé bleu. Solde N = Δ flux rouge = somme des flux bleus

Les quantités de matières étant décrites dans les livres comptables, leurs teneurs en azote sont nécessaires au

calcul : valeurs de références pour les produits standards, valeurs réelles pour les autres (étiquettes de produits

ou résultats d’analyses auprès des éleveurs). La fixation symbiotique est estimée à partir des données fournies

par l’exploitant sur la sole en légumineuses, les niveaux de production et les taux de légumineuses dans les

prairies ou associations céréales légumineuses), données à partir desquelles les divers outils de calcul de bilans

apparents intègrent des équations de calcul de la fixation symbiotique. Ces calculs ne sont pas normalisés, mais

une première étape en ce sens a été franchie grâce à des programmes et groupes de travail internationaux (par

exemple projet Green dairy, (Pflimlin et al., 2006), programme Legumes-Future (http://www.legumefutures.eu/)

en cours). Les dépôts atmosphériques et les pertes par dénitrification « basale » du sol sont, de même que pour

la BGA, considérés comme s’annulant dans les outils de calcul en France. Un choix différent est fait dans la

plupart des autres pays, et les progrès des connaissances et références locales disponibles permettront de les

intégrer aux calculs de solde. (van der Werf et al., 2009).

353 8.3.2. Les échelles de calculs de bilans

Les principales échelles d’espaces sont la parcelle et l’exploitation, mais les bilans peuvent aussi être réalisés à l’échelle infra parcellaire (par exemple en agriculture de précision, ou dans les études de processus) ou à l’échelle d’un territoire (bassin-versant, région, pays…) (Tableau 8.2). Les bilans apparents et bilans sols à l’exploitation sont généralement calculés sur une année, ce qui correspond à la fois au pas de temps de décision de l’éleveur et à celui de l’enregistrement des données comptables, mais les valeurs et leur interprétation seront plus fiables en moyennant les résultats de 3 années. L’approche pluriannuelle est importante pour sécuriser l’interprétation. Elle permet de lisser la variabilité climatique et celles des stocks mais aussi d’intégrer des arrières effets.

L’exploitation, unité de décision et de gestion par l’éleveur, peut être considérée comme 1) une boîte noire dans laquelle entrent et sortent des flux d’azote ; 2) une somme de parcelles, sur lesquelles sont calculés des bilans

« sols-surface ». Dans le modèle « Bascule » (Benoît, 1992), le solde final est la somme des soldes de bilans parcellaires positifs, assumant le fait que les parcelles à bilan nul ou négatif ne réduisent pas le risque de fuite des autres parcelles. Elle peut aussi être vue comme un ensemble de compartiments entre lesquels circulent des flux d’azote. Cette dernière représentation conceptuelle permet d’analyser les efficiences d’utilisation de l’azote au sein de l’exploitation, comme l’ont proposé par exemple Schröder et al. (Schröder et al., 2003). Elle est également à la base de la plupart des modèles de flux de nutriments à l’échelle de l’exploitation (Chardon et al., 2008)

La plupart des pays se sont dotés de logiciels de calcul accessibles aux agriculteurs et leur encadrement professionnel : e.g. MINAS aux Pays-Bas (Oenema et al., 1998), FarmN ³ au Danemark (Kristensen et al., 2005), Planet au Royaume Uni, OVERSEER ^®4 en Nouvelle Zélande. En France la BGA est calculée dans le cadre du Dexel ⁵ . Le calcul de bilan apparent est réalisé par des tableurs Excel ^® (logiciel commercial de Microsoft) ou intégré à des outils de suivis des exploitations bovines (Diapason de l’IE) ou d’évaluation environnementale (ACV EDEN, van der Werf et al., 2009). Néanmoins l’explicitation et la comparaison des modes de calcul proposés dans les divers outils nationaux de calcul de bilans (apparents ou sol) serait très utile par souci d’harmonisation, pour la validité des comparaisons et pour mieux gérer l’azote entrant par cette voie (d’avenir) dans l’agrosystème.

8.3.1. Intérêts et limites des différents bilans

Oenema et al. ont listé les principales sources d’erreurs et incertitudes : réponses fausses, incomplètes, ou données manquantes (sur les teneurs en N des produits entrés ou sortis), données approximatives sur des postes importants (Oenema and Heinen, 1999). Peu d’études ont abordé cette question. Dans tous les cas, la collaboration de l’éleveur est essentielle pour la bonne réalisation des bilans et pour l’estimation de 2 postes importants : 1) les importations/ exportations d’effluents, pour lesquels les quantités et les teneurs des produits transportés sont connus avec une incertitude variable (pesées, analyses, variabilité des effluents) et 2) la fixation symbiotique des légumineuses. Enfin, les postes dépôts atmosphériques ou N apporté par l’irrigation peuvent être renseignés par les références locales et/ou les cartes existantes (Sutton et al., 2011b). Cette question de l’incertitude sera aussi abordée de manière plus générale au chapitre 8.7.3.

8.3.1.1. Le bilan sol surface

Le calcul des bilans sols-surface nécessite des données quantitatives sur la biomasse produite et azote exporté par les cultures, les productions fourragères et par le pâturage, qui ne sont pas faciles à estimer. L’ensemble des données nécessaires est enregistré dans les cahiers de fertilisation, document imposé (et objet de contrôles par l’administration) par la mise en œuvre de la Directive « Nitrates ». La valeur règlementaire de ce document peut inciter les éleveurs à faire appel à des prestataires (agronomes ou non) pour le remplir afin d’assurer sa conformité.

3 FARM : http://www.farm-n.dk/

4 OVERSEER® Nutrient Budgets model : http://www.overseer.org.nz/

5 (Diagnostic d’EXploitation d’ELevage (http://www.inst-elevage.asso.fr/IMG/pdf/Dexel_Methode_et_referentiel.pdf).

354 Tableau 8.2 : Répartition des bilans réalisés dans les études du corpus bibliographique selon les échelles de temps et d’espace concernées.

Echelles espace /temps

Pays-région Bassin versant Exploitation Parcelles/sole

Atelier, troupeau, … Animal

m² Pluri-annuel (Bouwman et al.,

2005 ; de Vries et al., 2011 ; Le Gall et al., 2005 ; Leip et al., 2011; Velthof et al., 2009 )

(Billen et al., 2009 ; Gascuel- Odoux et al., 2010b; Gascuel- Odoux et al., 2009 )

(Fagerberg et al., 1996 ; Kobayashi et al.,

2010) (Benoît, 1992 ; Hansen et al., 2000 ;

Kobayashi et al., 2010)

Annuel Bilans sols (Le Gall et al., 2005; Osterburg and Schmidt, 2009;

van Bruchem et al., 1999)

Bilans apparents (Aarts et al., 2000 ; Bassanino et al., 2007 ; Bonneau et al., 2008 ; Hanegraaf, 1998 ; Humphreys et al., 2008 ; Kohn et al., 1997 ; Le Gall et al., 2005; Nevens et al., 2006 ; Schröder et al., 2003 ; Simon et al., 2000 ; Spears et al., 2003 ; van Bruchem et al., 1999 )

(Ammann et al., 2009 ; Bonneau et al., 2008 ; de Vries et al., 2002;

Farruggia et al., 1997 ; Hansen et al., 2000 ; Schröder et al., 2003 ; Spears et al., 2003 ; Topp et al., 2007 ; Verloop et al., 2006 )

Outils de fertilisation (Gesufer, Azobil, Plan prévisionnels de fertilisation...)

(Arriaga et al., 2010 ; Castillo et al., 2000)

Jours/heures

Mois/saison Modèles (Knudsen et al., 2006 ; Kustermann

et al., 2010) (Dou et al., 1996 ; Hansen et al.,

2000; Vertès et al., 1997 ) (Decau et al., 2003; Dou

et al., 1996 ; Leterme et

al., 2003 ; Stevenson et

al., 2010 ; Verloop et al.,

2006 ; Vertès et al.,

1997 )

355 Tous les postes du bilan sont affectés d’incertitudes qu’ils soient calculés à l’exploitation ou à la parcelle. Les principales sources de biais et d’erreur concernent la fixation symbiotique (sauf pour la BGA où les légumineuses ne sont pas prises en compte), les déjections animales qui sont « normées » et donc non réactives au changement de pratiques et parfois plus faibles que les valeurs réellement observées, la production des cultures et plus particulièrement sur les cultures fourragères et les prairies qui sont très difficiles à observer. Aux échelles des territoires (régions, bassin versant, pays ...) Britz et al. (Britz et al., 2011) ont récapitulé les méthodologies proposées par l’OCDE, qui incluent des bases de données internationales (Britz and Leip, 2009). La fixation biologique est considérée égale à 75% de la biomasse récoltée pour les légumineuses à graines (Corpen, et à 5% de celle des prairies (de façon globale), sauf si des données plus précises sont disponibles dans les zones à forte présence de légumineuses. Le modèle Miterra (Velthof et al., 2009), s’appuie sur des bases de données sur les teneurs en N des cultures, et les niveaux de production peuvent être déduites de bases de données des réseaux économiques (CAPRI, RICA ...), ou des données de télédétection En France, la balance globale azotée (BGA) a largement été utilisée pour les exploitations d'élevage notamment dans le cadre du Programme de Maîtrise des Pollutions d'Origine Agricole (Manneville et al., 2010) où son calcul était obligatoire et intégré au projet agronomique de l'exploitation. Son calcul souffre des limites de tout bilan sol-surface et recourt souvent à des valeurs forfaitaires.

- Dans les systèmes bovins, les limites de la BGA sont liées à 1) l'estimation des quantités de fourrages exportées, Ici la fiabilité des données pourrait être considérablement améliorée grâce aux progrès technologiques en matière de télédétection par exemple, et par la mutualisation des références locales acquises par divers partenaires (essais variétaux, fermes pilotes, réseaux de parcelles et d’exploitations dans les bassins versants sensibles….) ; 2) elles sont aussi liées au fait que les rejets des animaux sont normés ; et 3) que les ingestions de fourrages résultent d’une approche très globale et figée (ingestion de 5,1 t de MS/UGB). Ainsi, les entrées d’azote par les aliments concentrés -et leurs variations éventuelles- n’interviennent pas dans le calcul et la méthode est au final insensible aux changements de pratiques alimentaires des troupeaux. Un premier progrès pour améliorer la méthode reviendrait à bien connaître les caractéristiques des effluents épandus (teneur en azote au moins).

- Il y a une forte incertitude sur les effluents épandus, à la fois sur les volumes et sur les teneurs en azote, pas toujours analysées directement, la constitution d’un échantillon représentatif pour analyse étant par ailleurs délicate.

De façon plus large, proposer comme mode de régulation l’équilibre de la fertilisation suppose que les bilans de masse puissent être renseignés de façon très fiable. Les données nécessaires au calcul de la BGA sont principalement celles inscrites dans le cahier d'épandage (cultures et rendements réalisés, bordereaux d'échange d'effluents). Il reste que les données relatives aux animaux n'y sont pas obligatoirement renseignées même si dans les zones en contentieux (bassins algues vertes par exemple), la déclaration annuelle des flux d'azote permet de disposer des données nécessaires. La BGA est aussi parfois mise en œuvre avec des apports moyens en fertilisants et des exportations moyennes par les cultures ce qui peut s’avérer très imprécis. Il faut signaler que dans d’autres pays (NL, DK, B) l’ensemble des flux nécessaires aux différents calculs de bilans sont enregistrés et la réalisation des bilans sols (et exploitations) est un outil d’optimisation agronomique couramment utilités, qui permet des progrès significatifs (voir section 8.3.4.5)

Les progrès de la modélisation sont indispensables pour quantifier certains flux internes et peu de travaux ont explorés l’incertitude liée à ces bilans (cf. section 8.7.3).

8.3.1.2. Le bilan sols-système

Le calcul des bilans sols –système : dans les bilans de masse, la fourniture d’azote par la minéralisation de l’humus du sol et les arrières effets d’apports organiques sont renseignés au moyen de références locales disponibles auprès des chambres d’agriculture et dans les outils de Plans Prévisionnels de Fertilisation (PPF).

L’actualisation des références par le Comifer a confirmé la variabilité de ces postes et la difficulté de leur

quantification, particulièrement sous les prairies qui occupent des sols très divers ( ^Comifer , 2011). Les mesures

directes de reliquats acquises dans des réseaux de parcelles et rassemblés en bases de références (locales et

par années) permettent d’améliorer la qualité des bilans